2021, Vol. 42
2. 天津市环境气象中心, 天津 300074;
3. 天津市气象探测中心, 天津 300074
, LI Ying-ruo1 , PU Wei-wei1 , YAO Qing2 , LIU Jing-le3 , WU Jin1 , ZHANG Nan-nan1 , LI Zi-ming1 , MA Zhi-qiang1
2. Tianjin Environmental Meteorology Center, Tianjin 300074, China;
3. Tianjin Meteorological Observation Center, Tianjin 300074, China
近十几年以来, 以近地面臭氧和二次细颗粒物增长为特征的大气复合污染问题越来越突出.挥发性有机物(VOCs)作为大气中光化学反应过程的主要参与者, 能够通过一系列复杂的大气化学反应生成臭氧[1~3]和二次有机气溶胶[4~6], 进而对大气环境, 气候效应及生态系统产生直接或间接的影响.除此之外, 部分挥发性有机物及其光化学产物对人体健康也有直接影响, 如苯、甲苯、甲醛和乙醛等, 通过呼吸道和皮肤进入人体, 导致各种急慢性健康问题[7, 8].BETX是苯、甲苯、乙苯和二甲苯的统称, 是VOCs的重要组成部分.
目前, 已有许多学者在天津开展了大量观测, 研究BTEX浓度变化特征及其对臭氧和二次有机气溶胶(SOA)生成的贡献[9~12].姚青等[13, 14]在天津城区2012年夏季的观测结果表明甲苯和间/对-二甲苯是BTEX中浓度最高的组分, 而秋冬季浓度最高的组分为甲苯和苯, 在夏季对臭氧生成贡献最大的组分为间/对-二甲苯, 在秋冬季对SOA贡献最大的为甲苯.以上研究多集中在2013年之前, 在2013年大气污染防治行动计划实施之后, 污染物浓度实现大幅减排, 且2017年之后京津冀地区每年秋冬季实施了大气污染综合治理攻坚行动方案, 污染源排放发生较大变化.因此, 亟需对近期天津市区BTEX的污染水平及变化特征开展观测研究.本研究分别对2019年7月臭氧污染和2020年1月霾污染两个过程中BTEX变化特征, 与气象要素的耦合机制及来源进行分析.
苯系物能够对呼吸道产生刺激作用, 并且对中枢神经系统造成直接的损害, 危害人体健康.健康风险评价是一种将环境污染与人体健康联系起来, 以风险度为评价指标, 定量描述污染物对人体健康危害风险的方法[15].目前国际公认的健康风险评价方法为美国国家科学院提出的健康风险评价四步法.张玉欣等[16]在南京北郊的研究结果表明, 不同季节各BTEX组分非致癌风险均在安全范围内, 苯存在致癌风险, Zhang等[17]和Li等[18]在北京的观测也得到同样的结果.
天津是环渤海地区的经济中心, 是我国北方最大的港口城市, 石油化工和装备制造业发达, 同时随着城市化进程的加速, 车辆保有量逐年增加, 面临着臭氧和颗粒物复合污染问题.作为臭氧和二次有机气溶胶的前体物, 厘清BTEX污染特征对于制定因地制宜的VOCs减排措施, 进而实现臭氧污染防控具有重要的意义.在此背景下, 本研究利用GC955在线气相色谱仪在天津市区开展连续观测, 厘清了夏冬季典型污染过程中BTEX浓度水平、组成、来源及演化特征, 并揭示其与气象要素的耦合机制, 最后对BTEX健康风险进行评估.
1 材料与方法 1.1 观测时间和观测地点本研究在中国气象局天津大气边界层观测站(39°06′N, 117°10′E, 海拔高度3.3 m)院内一座一层平房的房顶(离地高度约3 m)开展BTEX实时在线观测.该站点位于天津市南部城区, 北面约100 m为快速路黑牛城道, 东临友谊路-友谊南路, 有大型商业区.除此之外, 周围大多为低层住宅区, 因此, 该站点大气污染物浓度主要受到交通源和周围居民生活影响.观测时间分别选取为2019年7月和2020年1月这两个月.
1.2 样品采集与监测本研究采用SyntechSpectras气相色谱(GC955)600系列对包括苯、甲苯、乙苯、间/对-二甲苯和邻-二甲苯在内的5种BTEX组分进行实时在线观测.该系统内置预浓缩系统, 碳氢化合物被预先浓缩在Tenax GR富集管上, 通过短时间加热即可实现热脱附, 同时用载气吹扫, 经过十通阀进入EPA624分离柱, 有效避免了烃类物质干扰, 达到最佳分离效果.随后进入光离子化检测器(PID)进行检测, 确保了所测组分的高灵敏度和高选择性.采样过程中环境空气需经过干燥后方可进入分析系统, 采样流量设定为0.5 L·min-1, 时间分辨率为0.5 h.为了保证观测数据的准确性和可靠性, 需定期对气相色谱仪进行校正, 标气采用的是美国环保署的PAMS标气.
温度(T)、相对湿度(RH)、风速(WS)和风向(WD)等气象数据采用观测站点内天津市城区国家气象观测站的自动气象站数据, 时间分辨率为1h.BTEX体积分数数据经过数据质量控制后处理成小时值供数据分析使用.
2 结果与讨论 2.1 BTEX各组分时间序列及变化特征图 1所示为2019年7月和2020年1月观测期间天津城区各BTEX组分体积分数, O3、CO和PM2.5质量浓度以及各气象要素(包括温度、相对湿度、风速、风向和气压)的时间序列.2020年1月观测期间BTEX的体积分数小时平均值为2.74×10-9(11.18μg·m-3)(表 1), 是2019年7月BTEX体积分数(1.11×10-9, 换算后为3.84μg·m-3)的2.47倍, 表明BTEX在冬季的体积分数值远大于夏季.与此同时, 本研究中夏冬季BTEX体积分数值远小于姚青等[13, 14]在2012年夏季(38.72μg·m-3)和秋冬季(40.02μg·m-3)的观测结果.除此之外, 在2020年1月各BTEX组分的体积分数小时平均值也均大于2019年7月, 约为2019年7月的2~4倍.从图 1可知, BTEX时间序列变化趋势与PM2.5和CO相一致, 尤其是苯和甲苯, 这一结果表明2020年1月较高的BTEX体积分数值一方面是由于采暖期间燃煤、燃气等导致BTEX的排放量大幅增加, 同时较低的气温使得光化学反应减弱, BTEX无法被消耗; 另一方面是冬季气象条件相对其他季节比较静稳, 不利于污染物扩散, 使得BTEX浓度在本地不断积累.从各组分体积分数占比情况来看(图 2), 无论是在2020年1月还是2019年7月, 苯是体积分数占比最大的BTEX组分, 占到了总BTEX的40%~45%, 其次是甲苯, 占到了34%~37%. C8芳香烃组分(乙苯、间/对-二甲苯和邻-二甲苯之和)在2019年7月和2020年1月的体积分数占比分别为18%和26%.C8芳香烃组分是光化学反应活性较强的BTEX组分, 夏季高温强辐射的气象条件非常有利于该类组分发生光化学反应生成二次污染物.因此C8芳香烃组分的浓度占比在夏季低于冬季.
|
绿色阴影表示清洁天, 粉红色阴影表示臭氧污染过程，灰色阴影表示霾污染过程 图 1 2019年7月及2020年1月天津城区各BTEX组分体积分数、O3、CO和PM2.5质量浓度以及各气象要素时间序列 Fig. 1 Time series of mixing ratios of BTEX species, mass concentrations of O3, CO and PM2.5, and meteorological parameters in July 2019 and January 2020 |
|
表 1 2019年7月和2020年1月观测期间天津城区各BTEX组分体积分数、各污染物质量浓度及各气象要素平均值1) Table 1 Summary of average mixing ratios of BTEX species, mass concentrations of pollutants, and meteorological parameters measured at Tianjin urban site in July 2019 and January 2020 |
|
图 2 天津城区观测期间各BTEX组分体积分数占比 Fig. 2 BTEX proportions at the Tianjin urban site over the entire observation period |
为了更好地揭示夏季臭氧污染过程和冬季高湿重霾污染过程中各BTEX组分变化特征的差异, 同时为了阐明典型污染过程与清洁天BTEX的演化机制, 本研究分别在2019年7月和2020年1月的观测中选取两个清洁天过程, 一个臭氧污染过程和一个霾污染过程进行论述.从表 1中可知, 在2020年1月霾污染过程中BTEX的体积分数为清洁天的1.65~4.2倍, 尤其是苯和甲苯达到4.20倍和3.02倍.同样地, 在2020年1月霾污染过程中PM2.5和CO的质量浓度是清洁天的6.25和3.01倍, 相对湿度则是清洁天的1.76倍, 这可能与冬季采暖期间燃煤和燃气排放以及高湿静稳的气象条件有关.在2019年7月各BTEX组分在臭氧污染过程中的体积分数值约为清洁天的1.5~1.92倍, 这一研究结果表明, 冬季霾污染过程较清洁天各BTEX组分体积分数的增长率远大于夏季, 尤其是苯和甲苯.如图 2所示, 苯和甲苯的体积分数占比从霾期间的77%降低到清洁天的65%, 而C8芳香烃组分从23%增长到35%.而在夏季臭氧污染过程中苯和甲苯的体积分数占比与清洁天相当.这一研究结果表明高湿重霾期间静稳的气象条件不利于苯和甲苯这类在大气中寿命相对较长的组分扩散, 导致苯和甲苯在本地积累.
2.2 日变化特征图 3所示为观测期间不同组分BTEX体积分数, CO、O3、PM2.5质量浓度及各气象要素的日变化情况.从中可知, 2020年1月所有组分的体积分数值均大于2019年7月.2020年1月所有的BTEX组分均表现出相似且明显的日变化特征, 即呈现明显的早高峰, 且BTEX在夜间和上午时段的体积分数变化不大.在早上08:00~10:00时间段内呈现峰值浓度, 而在16:00前后体积分数达到最低值.在早上由于受到交通排放源和工业排放源影响, BTEX浓度值呈显著上升趋势, 中午随着太阳辐射强度增加, BTEX作为臭氧的前体物与·OH和NO3·发生光化学反应而被消耗, BTEX体积分数下降到最低值; 傍晚随着太阳辐射减弱, 气温逐渐下降, 大气光化学反应强度逐步降低, 加之晚高峰时段机动车尾气排放增加, 导致BTEX体积分数逐步升高.BTEX的日变化趋势与CO质量浓度的日变化趋势相一致.值得注意的是C8芳香烃组分的早高峰峰值略滞后于苯和甲苯, 这一研究结果可能与不同BTEX组分的来源有关, 苯和甲苯直接来源于机动车尾气排放, 而乙苯和二甲苯多与溶剂使用有关.2019年7月各BTEX组分体积分数的日变化趋势与2020年1月基本相似, 而O3与各BTEX组分的日变化趋势相反.O3浓度在午后呈迅速上升的趋势, 并于18:00达到峰值, 这与午后气温增加大气光化学反应强烈导致VOCs快速消耗有关.
|
图 3 观测期间各气象要素日变化、CO、O3、PM2.5质量浓度和各BTEX组分体积分数日变化 Fig. 3 Average diurnal cycles of meteorological parameters, mass concentrations of CO, O3, PM2.5, and mixing ratios of BTEX species during the observation period |
上述有关BTEX日变化趋势的论述表明, BTEX体积分数很大程度上受到气象条件的影响.因此该部分将重点论述温度, 相对湿度, 风速和风向各气象要素对天津市区夏冬季BTEX体积分数的影响.图 4所示为BTEX体积分数随风速风向变化的二元极坐标, 从中可知, BTEX体积分数在2019年7月和2020年1月表现出不同的特征.当风速小于1.5 m·s-1时, BTEX体积分数的高值位于天津市区西南方向.当风速大于2 m·s-1时, BTEX体积分数较大的区域还是在西南方向.这一结果表明2020年1月天津市区BTEX体积分数很大程度上受到西南方向短距离传输的影响.位于天津市区西南方向的保定、沧州、衡水和石家庄是冬季重霾污染频发的地区, 在西南风作用下携带高浓度的BTEX向天津市区输送, BTEX体积分数不断累积.与2020年1月不同, 当风速小于2 m·s-1时, 2019年7月BTEX体积分数较大的区域位于南和东南方向.这一结果表明在夏季BTEX浓度主要受到本地生成的影响, 但是相较2020年1月影响程度较小.
|
图 4 BTEX体积分数随风速风向变化的二元极坐标 Fig. 4 Bivariate polar plots of BTEX as a function of wind direction and wind speed |
图 5所示为BTEX体积分数随温度和相对湿度变化的情况.从中可以看出, 2019年7月BTEX体积分数随温度和相对湿度的变化呈阶梯状, 即当相对湿度大于75%时, BTEX的高值(>1.2×10-9)位于21~27℃温度区间内; 当相对湿度大于60%小于75%时, BTEX的高值位于24~30℃温度区间; 当相对湿度处于25%~60%时, 随着温度的增加BTEX浓度呈增加趋势.但是当相对湿度小于25%或温度大于33℃时, BTEX的体积分数值均较低.这一研究结果表明BTEX的体积分数在夏季同时受到温度和相对湿度的影响.与2019年7月的情况不同, BTEX的浓度很大程度上受到相对湿度的影响更大.图 5(b)中当温度处于-9~-6℃时, BTEX浓度随着相对湿度的增加而增加.当相对湿度小于35%, 温度小于3℃时, BTEX浓度较低.这一结果表明冬季温度较低时BTEX体积分数变化依赖于相对湿度的变化情况.
|
图 5 BTEX体积分数随温度和相对湿度的变化 Fig. 5 Temperature and relative humidity dependence of the mixing ratio of BTEX |
不同BTEX组分来源不同, 在大气中的寿命和光化学反应活性也存在显著差异, 因此, 许多学者运用典型VOCs示踪物比值分析法定性研究VOCs的来源.较常用的特征物种比值有甲苯/苯和二甲苯/乙苯.图 6所示为观测期间甲苯和苯以及间/对-二甲苯和乙苯的相关性关系.大量研究表明甲苯和苯的比值(T/B)可以用来初步识别和判定大气中BTEX的来源[19], 当T/B在2左右时机动车尾气排放贡献最大[20, 21], 当T/B < 1时, 主要受到生物质燃烧, 化石燃料燃烧和燃煤排放的影响[22], 当T/B>2.5时则主要受到工业源及溶剂使用的影响[23].在本研究中, T/B的均值在2019年7月和2020年1月分别为0.76和0.86. Wang等[24]在隧道的观测结果表明, 当受机动车尾气排放影响时T/B为1.43, Liu等[25]的研究发现当T/B=0.71时燃煤排放的贡献最大.本研究中2019年7月和2020年1月的T/B值均处于0.71~1.43之间, 表明天津市区除了受到生物质燃烧, 化石燃料燃烧和燃煤影响, 一定程度上也受到交通排放源的影响.
|
图 6 观测期间苯和甲苯以及间/对-二甲苯和乙苯相关性关系 Fig. 6 Correlations between benzene and toluene, m, p-xylenes, and ethylbenzene during the observation period |
在城市地区, 间/对-二甲苯和乙苯具有共同的来源, 但是间/对-二甲苯与大气中·OH的反应速率却是乙苯的3倍[26, 27], 随着太阳辐射强度增加, 间/对-二甲苯发生快速反应被消耗, 间/对-二甲苯与乙苯比值逐渐降低, 比值越小表明大气的老化程度越高[28].在本研究中, 间/对-二甲苯和乙苯比值(X/E)的平均值在2019年7月和2020年1月分别为1.30和0.71, 2019年7月的平均值与Xie等[29]和Liu等[30]在北京夏季的观测结果相近(1.23~1.43), 而2020年1月的值则与张玉欣等[16]在南京北郊秋冬季的观测结果和韩婷婷等[31]在上甸子区域本底站2017年9月的观测结果相近.从图 6可知, 2020年1月X/E的值远小于2019年7月, 表明冬季大气老化程度更高.
为了更好地识别BTEX的来源, 如图 7所示, 本研究给出了清洁天和典型污染过程中苯(B)、甲苯(T)和乙苯(E)相关性分析.从中可知将BTEX的来源大致分为3类, 分别是: 生物质燃烧/化石燃料燃烧/燃煤、交通源排放和工业源及溶剂使用排放[32].生物质燃烧/化石燃料燃烧/燃煤的B∶T∶E均值为69%∶27%∶4%, 交通源排放为31%∶59%∶10%, 工业源及溶剂使用为6%∶59%∶35%.从图 7可见, BTEX主要来源于生物质燃烧/化石燃料燃烧/燃煤和交通源排放, 而工业源及溶剂使用对BTEX来源的贡献基本可以忽略不计.图 7(d)中B∶T∶E的值基本上全部分布在生物质燃烧/化石燃料燃烧/燃煤范围内, 表明在2020年1月霾污染过程中燃煤等的排放对BTEX贡献最大.相比较而言, 清洁天受到燃煤等排放的影响较小, 有一部分B∶T∶E的值位于交通源排放的范围内, 还有一部分散落于这3类来源之外, 表明BTEX可能还有其他来源.与2020年1月的BTEX来源略不同的是, 2019年7月BTEX受到生物质燃烧/化石燃料燃烧/燃煤和交通源排放共同影响.在臭氧污染过程中, >95%的样品位于生物质燃烧/化石燃料燃烧/燃煤范围内, 也有相当一部分位于交通源排放的范围内, 表明在天津臭氧污染过程中BTEX同时来源于生物质燃烧/化石燃料燃烧/燃煤和机动车尾气排放.此外, 本研究基本上没有发现工业过程或溶剂使用的排放.
|
绿线区域表示生物质燃烧/化石燃料燃烧/燃煤, 蓝线区域表示交通源排放, 红线区域表示工业源及溶剂使用, 图中粉色圆点表示3种组分体积分数的比值(%) 图 7 清洁天和典型污染过程中苯、甲苯和乙苯相关性关系 Fig. 7 Proportions of benzene, toluene, and ethylbenzene during clean day and typical pollution episodes |
苯系物对人体健康具有一定的危害, 苯甚至是一种致癌物.因此, 需要对环境大气中BTEX的健康风险进行定量评估.空气中的BTEX主要通过呼吸道进入人体内部器官, 因此本研究运用2009年美国环保署提出的针对特定场所的吸入途径健康风险评价方法(EPA-540-R-070-002), 评估各BTEX组分的健康风险及苯的致癌风险.具体的计算方法如下.
3.1 非致癌风险
|
(1) |
|
(2) |
|
(3) |
式中, EC为慢性和亚慢性暴露浓度, μg·m-3; CA为污染物环境浓度, μg·m-3; ET是暴露时间, 指导数值是24 h·d-1; EF为暴露频率, 指导数值是365 d·a-1; ED为人体终生暴露时间, 指导数值为70 a; AT为平均时间, 数值为70×365×24 h; HQ为非致癌危险商; RfC为污染物参考量, 单位为mg·(kg·d)-1, 苯、甲苯、乙苯、间/对-二甲苯和邻-二甲苯的RfC值分别为0.03、5、1、0.1和0.1.HI为污染物非致癌风险总量.
3.2 致癌风险
|
(4) |
式中, Risk为苯致癌风险值, IUR为污染物单位吸入致癌风险(μg·m-3)-1, 苯的IUR指导数值为7.80×10-6.
图 8所示为基于上述健康风险评价方法计算的清洁天和典型污染过程中BTEX各组分的HQ和Risk.无论是在清洁天还是典型污染过程中, 苯的HQ最高, 邻-二甲苯和间/对-二甲苯次之, 甲苯和乙苯最低.2019年7月臭氧污染和2020年1月霾污染过程中BTEX的HI分别为0.072和0.29, 均处于EPA认定的安全范围内(HI < 1).图 8(b)中苯的致癌风险值分别为7.27×10-6、1.44×10-5、1.37×10-5和5.82×10-5, 无论是在清洁天还是污染过程中, 苯的致癌风险均高于EPA规定的安全阈值(1.00×10-6), 在霾污染过程中甚至高达5.82×10-5.这一结果表明应高度重视环境大气中苯系物尤其是苯的健康风险, 因地制宜地制定减排措施切实降低苯系物浓度, 降低其对人体健康的影响.
|
1. 2019年7月清洁天，2. 2019年7月臭氧污染, 3. 2020年1月清洁天, 4. 2020年1月霾污染 图 8 清洁天和典型污染过程中BTEX各组分HQ和risk的变化 Fig. 8 Variations of HQ and risk values in BTEX species during clean day and typical pollution episodes |
(1) 2020年1月天津市区BTEX体积分数平均值为2.74×10-9, 是2019年7月的2.47倍.臭氧和霾污染过程中BTEX体积分数平均值分别为1.32×10-9和4.83×10-9, 苯的体积分数占比最大, 其次是甲苯, 乙苯和二甲苯占比最小.
(2) 2020年1月天津市区BTEX体积分数很大程度上受到西南方向短距离传输的影响, 而在2019年7月BTEX浓度受到本地排放的影响, 但是影响程度相对较小, BTEX浓度较2020年1月明显较低.BTEX浓度随温度和相对湿度变化的结果表明, BTEX浓度水平在夏季同时受到温度和相对湿度的影响, 而在2020年1月当温度较低时BTEX浓度对相对湿度的变化更敏感.
(3) 特征物种比值结果表明, 天津市区BTEX在霾污染过程中受生物质燃烧/化石燃料燃烧/燃煤排放的影响较大, 而在臭氧污染过程中除了受到燃烧排放源影响, 交通源排放在很大程度上也有影响.
(4) 2019年7月臭氧污染和2020年1月霾污染过程中BTEX的HI分别为0.072和0.29, 均处于EPA认定的安全范围内, 其中苯的HQ最高, 邻-二甲苯和间/对-二甲苯次之, 甲苯和乙苯最低.苯的致癌风险在清洁天和污染过程中均高于EPA规定的安全阈值, 需引起高度重视.
| [1] | Carter W P L. Development of ozone reactivity scales for volatile organic compounds[J]. Air & Waste, 1994, 44(7): 881-899. |
| [2] | Russell A, Milford J, Bergin M S, et al. Urban ozone control and atmospheric reactivity of organic gases[J]. Science, 1995, 269(5223): 491-495. DOI:10.1126/science.269.5223.491 |
| [3] | Shao M, Zhang Y H, Zeng L M, et al. Ground-level ozone in the Pearl River Delta and the roles of VOC and NOx in its production[J]. Journal of Environmental Management, 2009, 90(1): 512-518. DOI:10.1016/j.jenvman.2007.12.008 |
| [4] | Odum J R, Jungkamp T P, Griffin R J, et al. The atmospheric aerosol-forming potential of whole gasoline vapor[J]. Science, 1997, 276(5309): 96-99. |
| [5] | Sato K, Takami A, Isozaki T, et al. Mass spectrometric study of secondary organic aerosol formed from the photo-oxidation of aromatic hydrocarbons[J]. Atmospheric Environment, 2010, 44(8): 1080-1087. DOI:10.1016/j.atmosenv.2009.12.013 |
| [6] | Yuan B, Hu W W, Shao M, et al. VOC emissions, evolutions and contributions to SOA formation at a receptor site in eastern China[J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2013, 13(17): 8815-8832. DOI:10.5194/acp-13-8815-2013 |
| [7] | Bari A, Kindzierski W B. Ambient volatile organic compounds(VOCs) in Calgary, Alberta: sources and screening health risk assessment[J]. Science of the Total Environment, 2018, 631-632: 627-640. DOI:10.1016/j.scitotenv.2018.03.023 |
| [8] | Weichenthal S, Kulka R, Bélisle P, et al. Personal exposure to specific volatile organic compounds and acute changes in lung function and heart rate variability among urban cyclists[J]. Environmental Research, 2012, 118: 118-123. DOI:10.1016/j.envres.2012.06.005 |
| [9] | Liu B S, Liang D N, Yang J M, et al. Characterization and source apportionment of volatile organic compounds based on 1-year of observational data in Tianjin, China[J]. Environmental Pollution, 2016, 218: 757-769. DOI:10.1016/j.envpol.2016.07.072 |
| [10] |
卢学强, 韩萌, 冉靓, 等. 天津中心城区夏季非甲烷有机化合物组成特征及其臭氧产生潜力分析[J]. 环境科学学报, 2011, 31(2): 373-380. Lu X Q, Han M, Ran L, et al. Characteristics of nonmethane organic compounds and their ozone formation potentials in downtown Tianjin in summer[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2011, 31(2): 373-380. |
| [11] | Li L Y, Xie S D, Zeng L M, et al. Characteristics of volatile organic compounds and their role in ground-level ozone formation in the Beijing-Tianjin-Hebei region, China[J]. Atmospheric Environment, 2015, 113: 247-254. DOI:10.1016/j.atmosenv.2015.05.021 |
| [12] |
高璟赟, 肖致美, 徐虹, 等. 2019年天津市挥发性有机物污染特征及来源[J]. 环境科学, 2021, 42(1): 55-64. Gao J Y, Xiao Z M, Xu H, et al. Characterization and source apportionment of atmospheric VOCs in Tianjin in 2019[J]. Environmental Science, 2021, 42(1): 55-64. |
| [13] |
姚青, 韩素芹, 蔡子颖, 等. 2012年夏季天津城区BTEX污染特征与臭氧潜势分析[J]. 中国环境科学, 2013, 33(5): 793-798. Yao Q, Han S Q, Cai Z Y, et al. The diurnal variation and ozone production potential of BTEX in Tianjin in the summer of 2012[J]. China Environmental Science, 2013, 33(5): 793-798. DOI:10.3969/j.issn.1000-6923.2013.05.004 |
| [14] |
姚青, 蔡子颖, 马志强, 等. 天津大气中BTEX的变化特征与健康风险评估[J]. 中国环境科学, 2017, 37(9): 3276-3284. Yao Q, Cai Z Y, Ma Z Q, et al. Variation characteristics and health risk assessment of BTEX in Tianjin[J]. China Environmental Science, 2017, 37(9): 3276-3284. |
| [15] |
陈丹, 张志娟, 高龙飞, 等. 珠江三角洲某炼油厂苯系物的健康风险评价[J]. 中国环境科学, 2017, 37(5): 1961-1970. Chen D, Zhang Z J, Gao L F, et al. Study on health risk assessment of aromatic hydrocarbons from a typical oil refinery in Pearl River Delta, China[J]. China Environmental Science, 2017, 37(5): 1961-1970. |
| [16] |
张玉欣, 安俊琳, 王健宇, 等. 南京北郊大气BTEX变化特征和健康风险评估[J]. 环境科学, 2017, 38(2): 453-460. Zhang Y X, An J L, Wang J Y, et al. Variation characteristics and health risk assessment of BTEX in the atmosphere of northern suburb of Nanjing[J]. Environmental Science, 2017, 38(2): 453-460. |
| [17] | Zhang Y J, Mu Y J, Liu J F, et al. Levels, sources and health risks of carbonyls and BTEX in the ambient air of Beijing, China[J]. Journal of Environmental Sciences, 2012, 24(1): 124-130. DOI:10.1016/S1001-0742(11)60735-3 |
| [18] | Li L, Li H, Zhang X M, et al. Pollution characteristics and health risk assessment of benzene homologues in ambient air in the northeastern urban area of Beijing, China[J]. Journal of Environmental Sciences, 2014, 26(1): 214-223. DOI:10.1016/S1001-0742(13)60400-3 |
| [19] | Niu Z C, Zhang H, Xu Y, et al. Pollution characteristics of volatile organic compounds in the atmosphere of Haicang District in Xiamen City, Southeast China[J]. Journal of Environmental Monitoring, 2012, 14(4): 1144-1151. |
| [20] | Barletta B, Meinardi S, Simpson I J, et al. Ambient mixing ratios of nonmethane hydrocarbons(NMHCs) in two major urban centers of the Pearl River Delta(PRD) region: Guangzhou and Dongguan[J]. Atmospheric Environment, 2008, 42(18): 4393-4408. DOI:10.1016/j.atmosenv.2008.01.028 |
| [21] | Nelson P F, Quigley S M. The hydrocarbon composition of exhaust emitted from gasoline fuelled vehicles[J]. Atmospheric Environment(1967), 1984, 18(1): 79-87. DOI:10.1016/0004-6981(84)90230-0 |
| [22] | Barletta B, Meinardi S, Rowland F S, et al. Volatile organic compounds in 43 Chinese cities[J]. Atmospheric Environment, 2005, 39(32): 5979-5990. DOI:10.1016/j.atmosenv.2005.06.029 |
| [23] | Kumar A, Singh D, Kumar K, et al. Distribution of VOCs in urban and rural atmospheres of subtropical India: temporal variation, source attribution, ratios, OFP and risk assessment[J]. Science of the Total Environment, 2018, 613-614: 492-501. DOI:10.1016/j.scitotenv.2017.09.096 |
| [24] | Wang X M, Sheng G Y, Fu J M, et al. Urban roadside aromatic hydrocarbons in three cities of the Pearl River Delta, People's Republic of China[J]. Atmospheric Environment, 2002, 36(33): 5141-5148. DOI:10.1016/S1352-2310(02)00640-4 |
| [25] | Liu Y, Shao M, Fu L L, et al. Source profiles of volatile organic compounds(VOCs) measured in China: part I[J]. Atmospheric Environment, 2008, 42(25): 6247-6260. DOI:10.1016/j.atmosenv.2008.01.070 |
| [26] | Nelson P F, Quigley S M. The m, p-xylenes: ethylbenzene ratio. A technique for estimating hydrocarbon age in ambient atmospheres[J]. Atmospheric Environment(1967), 1983, 17(3): 659-662. DOI:10.1016/0004-6981(83)90141-5 |
| [27] | Atkinson R. Gas-phase tropospheric chemistry of organic compounds: a review[J]. Atmospheric Environment. Part A. General Topics, 1990, 24(1): 1-41. DOI:10.1016/0960-1686(90)90438-S |
| [28] | Huang C, Wang H L, Li L, et al. VOC species and emission inventory from vehicles and their SOA formation potentials estimation in Shanghai, China[J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2015, 15(19): 11081-11096. DOI:10.5194/acp-15-11081-2015 |
| [29] | Xie X, Shao M, Liu Y, et al. Estimate of initial isoprene contribution to ozone formation potential in Beijing, China[J]. Atmospheric Environment, 2008, 42(24): 6000-6010. DOI:10.1016/j.atmosenv.2008.03.035 |
| [30] | Liu J F, Mu Y J, Zhang Y J, et al. Atmospheric levels of BTEX compounds during the 2008 Olympic Games in the urban area of Beijing[J]. Science of the Total Environment, 2009, 408(1): 109-116. DOI:10.1016/j.scitotenv.2009.09.026 |
| [31] |
韩婷婷, 李颖若, 邱雨露, 等. 上甸子区域背景站VOCs污染特征及其对臭氧生成贡献[J]. 环境科学, 2020, 41(6): 2586-2595. Han T T, Li Y R, Qiu Y L, et al. Characteristics of VOCs and their roles in ozone formation at a regional background site in Beijing, China[J]. Environmental Science, 2020, 41(6): 2586-2595. |
| [32] | Zhang Z, Zhang Y L, Wang X M, et al. Spatiotemporal patterns and source implications of aromatic hydrocarbons at six rural sites across China's developed coastal regions[J]. Journal of Geophysical Research: Atmospheres, 2016, 121(11): 6669-6687. DOI:10.1002/2016JD025115 |